姜勇祥，藍家程，龍家輝

(1.貴州師范大學 地理與環(huán)境科學學院,貴州 貴陽 550025;2.貴州師范大學 喀斯特研究院,貴州 貴陽 550001;3.國家喀斯特石漠化防治工程技術研究中心,貴州 貴陽 550001)

0 引言

中國西南喀斯特地區(qū)受特殊水文地質背景、氣候、地形地貌和人類活動影響，石漠化和水土流失問題嚴重[1]。石漠化是制約中國西南地區(qū)可持續(xù)發(fā)展的重要生態(tài)因素[2]，其形成的核心問題是水土流失[3]。自1999年中國實施“退耕還林還草工程”和一系列石漠化綜合治理工程，植被恢復明顯，水土流失得到有效控制，石漠化發(fā)展趨勢得到有效遏制[4]。植被恢復能夠增加土壤有機碳含量，促進土壤團聚體形成，改善土壤環(huán)境和生態(tài)功能，有效遏制水土流失[5]。土壤團聚體穩(wěn)定性是決定土壤抗侵蝕能力和退化速率的重要因素[6-7]。因此，開展喀斯特石漠化地區(qū)不同退耕模式對土壤團聚體組成和團聚體穩(wěn)定性的研究，對石漠化地區(qū)植被恢復模式的選擇具有重要意義。土壤團聚體可劃分為粗大團聚體(>2 mm)、細大團聚體(>0.25～2 mm)、微團聚體(0.25～0.053 mm)和粉-黏結合團聚體(<0.053 mm)[8]。已有研究表明，林地轉變?yōu)楦睾螅?0.25 mm粒徑團聚體含量顯著下降，<0.25 mm 粒徑團聚體含量顯著增加[9]；喬木林地轉變?yōu)檗r田后，粗大團聚體含量明顯下降，<0.25 mm粒徑團聚體含量顯著上升，團聚體穩(wěn)定性下降[10]；相反，植被由荒地轉變?yōu)榱止唷⒐鄥埠筒莸?，明顯增加了>0.25 mm水穩(wěn)性團聚體含量和團聚體穩(wěn)定性，提高了團聚體穩(wěn)定性[11]。可見，植被變化顯著影響土壤團聚體分布，進而影響土壤穩(wěn)定性。土層深度對土壤團聚體也有顯著影響。如，植被恢復(恢復年限為3～30 a)后，表層(0～10 cm)土壤水穩(wěn)性團聚體含量(R0.25)、平均重量直徑(Mean weight diameter,MWD)、幾何平均直徑(Geometric mean diameter,GMD)和團聚體破壞率(Percentage of aggregate destruction,PAD)均顯著大于底層(25～40 cm)[12]。胡陽等[11]研究認為，巖溶山區(qū)植被恢復樣地表層土>0.25 mm 水穩(wěn)性團聚體含量明顯高于下層。對貴州花江喀斯特小流域內35 a生和14 a生花椒林研究發(fā)現，2種年限花椒林土壤水穩(wěn)性團聚體含量呈現先增加后減少的倒“V”形分布，土壤水穩(wěn)性團聚體含量以>0.5～5 mm 粒徑為主；與旱地相比，花椒林地并未顯著增加大粒徑團聚體，相反,>2～5 mm 粒徑反而增加，表明耕作并未明顯減少大團聚體含量[13]。不同研究結果有所差異，甚至不一致性，主要是因為土壤團聚體形成和穩(wěn)定受多方面因素影響。如，植被類型、土地利用類型、土層以及土壤有機質等理化性質影響。已有研究對喀斯特地區(qū)土壤團聚體分布多是從自然恢復角度[14-15]，也有探討不同種植年限花椒林土壤團聚體特征[13]。對自然退耕還林和人工林對土壤團聚體組成和穩(wěn)定性影響的對比研究不足。板貴花椒(Zanthoxylum)是貴州喀斯特高原干熱河谷石漠化地區(qū)常見的造林樹種，在石漠化地區(qū)生態(tài)恢復和經濟發(fā)展中發(fā)揮了重要作用。然而，近些年黔中石漠化地區(qū)花椒表現出了衰老退化現象[16]，相應的土壤結構是否發(fā)生退化仍需研究。探究喀斯特石漠化地區(qū)自然退耕喬木林、人工種植花椒林模式對土壤團聚體組成和穩(wěn)定性的影響，以期為石漠化地區(qū)不同植被恢復模式的水土保持效益評估提供科學依據。

1 研究區(qū)域概況與研究方法

1.1 研究區(qū)域概況

研究區(qū)位于貴州省關嶺縣花江鎮(zhèn)喀斯特峽谷石漠化綜合治理示范區(qū)內的峽谷村、五里村、壩山村 (105°36′48″～105°39′55″E, 25°40′26″～25°41′52″N)。氣候屬于典型的亞熱帶干熱河谷氣候，多年平均降水量約1 100 mm，冬春季節(jié)溫暖干旱，夏秋季節(jié)高溫多雨，雨季集中在5～10月，多年平均氣溫18.4 ℃。該區(qū)地貌為典型的喀斯特高原峽谷地貌，海拔約為456～1 313 m，垂直高差約857 m。高原峽谷地貌河谷深切發(fā)育，坡度陡峻，水土流失嚴重，巖石裸露率高、植被覆蓋率低，石漠化發(fā)育。土壤以碳酸鹽巖風化發(fā)育的石灰土為主。

1.2 研究方法

1.2.1 樣地設置及樣品的采集

選取研究區(qū)耕地(對照)、自然退耕喬木林地、人工花椒林地土壤為研究對象。2018年11月，在研究區(qū)選取4個耕地樣地、4個人工花椒林樣地和3個喬木林樣地，每個樣地分別設置3個10 m×10 m樣方，采集0～10 cm、>10～20 cm、>20～40 cm土層原狀土壤，每個樣地采集9個土樣。喬木林地主要生長有香椿 (Toonasinensis)、欒樹 (Koelreuteriapaniculata)、楹樹 (Albiziachinensis(Osbeck) Merr.)等?；ń?Zanthoxylum)林為當地主要的石漠化治理經濟灌木樹種。耕地主要種植玉米，種植歷史50 a以上。研究區(qū)位置及樣地分布見圖1。

圖1 研究區(qū)位置及樣地分布Fig.1 Location and sampling location distribution of the study area

1.2.2 土壤團聚體分離

在研究區(qū)采集原狀土樣帶回實驗室，室內風干至土壤塑限時，沿自然結構面掰成10 mm大小，剔除植物根系、石塊及動植物殘體等，繼續(xù)風干；取風干土樣500 g，利用機械篩分儀 (型號F—SD200,轉速3 000 r/min,頻率50 Hz) 將土樣分離出>5～10 mm、>2～5 mm、>1～2 mm、0.25～1 mm、<0.25 mm土壤粒徑，分別稱重。土壤水穩(wěn)性團聚體分析采用濕篩法，步驟為：按照不同粒徑比例配比50 g干篩土樣，置于5 mm、2 mm、1 mm、 0.25 mm、0.053 mm組成的套篩上，將套篩置于裝有去離子水的水桶中浸泡5 min后，利用團聚體振蕩篩分儀(型號DS—100)機械篩分10 min (振幅3 cm，頻率30 次/min)，每個樣品重復3次，振蕩結束后分別收集各粒徑孔篩和桶中土樣于鋁盒中，將>5 mm和>2～5 mm混合，在 60 ℃下烘干至恒重并稱重。

1.2.3 數據處理

運用Excel進行數據整理，采用SPSS軟件進行單因素方差分析(Oneway ANOVA)和Pearson相關分析，方差分析的差異顯著性水平(P<0.05) 通過最小顯著差異法( LSD) 進行檢驗，相關分析的顯著性水平為P<0.05。使用Origin9.0進行圖件制作。

1.2.4 指標計算

采用>0.25 mm水穩(wěn)性團聚體含量(R0.25)、平均重量直徑(MWD)、幾何平均直徑(GMD)和分形維數(D)對土壤團聚體穩(wěn)定性進行評價，各指標計算公式[17]如下。

(1)

(2)

(3)

(4)

2 結果與分析

2.1 土壤團聚體分布特征

通過濕篩法獲得研究區(qū)不同退耕模式下土壤團聚體含量，見表1。從表1可見，不同土地利用類型均以粗大團聚體和細大團聚體為主。其中，喬木林地以粗大團聚體占主導，耕地以細大團聚體占主導，花椒林地粗大團聚體含量和細大團聚體含量相當。不同退耕模式對土壤團聚體分布有顯著影響。耕地退耕為喬木林和花椒林均顯著增加了不同土層粗大團聚體含量(P<0.05)。喬木林地和花椒林地0～40 cm土層粗大團聚體平均含量分別比耕地增加了41.3%和23.2%，且增加的幅度隨土層深度增加而減小；相反，耕地退耕為喬木林和花椒林顯著減少了不同土層細大團聚體、微團聚體和粉-黏結合團聚體含量(P<0.05)，且減小比例隨團聚體粒徑增加而增加，隨土層深度增加而減小。喬木林地和花椒林地0～40 cm土層細大團聚體平均含量分別較耕地減小了47.9%和30.6%；微團聚體平均含量分別較耕地減小了71.3%和26.5%；粉-黏結合團聚體平均含量分別較耕地減小了62.7%和28.7%。

由表1可知，3種不同土地利用方式，土層團聚體分布有所差異。耕地中，不同土層粗大團聚體含量表現為>20～40 cm土層顯著高于0～10 cm和>10～20 cm土層；花椒林地不同土層不同粒徑團聚體含量無顯著差異；土層對喬木林地團聚體分布影響顯著，其中粗大團聚體含量隨土層深度增加而顯著減小，其余粒徑團聚體含量隨土層深度增加而顯著增加。

表1 研究區(qū)不同退耕模式下土壤團聚體組成Tab.1 Composition of soil aggregates under different de-farming patterns in the study area

2.2 土壤團聚體穩(wěn)定性特征

2.2.1 土壤水穩(wěn)性團聚體含量R0.25分析

由圖2可知，喬木林地各土層水穩(wěn)定性團聚體含量均顯著高于耕地和花椒林地(P<0.05)，耕地和花椒林地無顯著差異。0～10 cm土層，喬木林地R0.25值較耕地和花椒林地分別增加15.42%和9.26%；>10～20 cm土層，分別增加13.1%和4.4%；>20～40 cm土層，分別增加4.63%和5.54%。

注：不同大寫字母表示同一土層深度不同退耕模式間差異顯著(P<0.05)；不同小寫字母表示同一退耕模式不同土層深度間差異顯著(P<0.05)。下同。

2.2.2 土壤團聚體MWD與GMD分析

土壤團聚體MWD與GMD是評價團聚體穩(wěn)定性時較常用的重要評價指標，MWD與GMD值越大，土壤團聚體的穩(wěn)定性越高，反之土壤團聚體的穩(wěn)定性越低[18]。不同退耕模式對土壤團聚體MWD(圖3,A)與GMD(圖3,B)值影響顯著。總體上，不同土層土壤團聚體MWD和GMD值均表現為：喬木林地>花椒林地>耕地，隨著土層深度的增加，不同土地利用間差異在減小。退耕后，喬木林地0～10 cm土層MWD、GMD值分別顯著增加了183%和275%；>10～20 cm土層分別顯著增加了109%和140%；>20～40 cm土層分別顯著增加了56%和67%?；ń妨值?～10 cm土層MWD、GMD值分別較耕地顯著增加了79%和76%；>10～20 cm土層分別顯著增加了80%和86%；>20～40 cm土層分別增加了32%和26%，但無顯著差異?？傮w上，喬木林的土壤團聚體穩(wěn)定性好于花椒林地。

從同一土地利用不同土層看，花椒林地不同土層MWD和GMD值無顯著差異，耕地和喬木林地不同土層MWD和GMD值均顯著差異(圖3)。但耕地不同土層MWD和GMD值隨土層深度增加而增加，喬木林地則呈相反趨勢。這一結果與粗大團聚體含量和R0.25值變化趨勢相似。

圖3 研究區(qū)不同退耕模式下土壤團聚體MWD及GMD值Fig.3 The values of MWD and GMD of soil aggregates under different de-farming patterns in the in the study area

2.2.3 土壤團聚體分形維數D分析

不同土地利用土壤分形維數如圖4所示。不同土層土壤團聚體團聚體分形維數D值均表現為耕地>花椒林地>喬木林地(P<0.05)，這一結果與MWD和GWD值相反。從不同土層來看，耕地中，>20～40 cm土層團聚體分形維數D值顯著高于0～10 cm和>10～20 cm土層(P<0.05)；花椒林地各土層團聚體分形維數D值均無顯著差異；喬木林地0～10 cm土層團聚體分形維數D值顯著低于>10～20 cm和>20～40 cm土層(P<0.05)。

圖4 研究區(qū)不同退耕模式土壤分形維數DFig.4 Soil fractal dimension D under different de-farming patterns in the study area

2.2.4 土壤團聚體組成與穩(wěn)定性指標相關分析

土壤團聚體組成與團聚體穩(wěn)定性指標、全土有機碳(SOC)含量相關性分析見表3。由表3可知，R0.25與MWD、GMD呈極顯著正相關(P<0.01，下同)；MWD與GMD呈極顯著正相關；分形維數D與R0.25、MWD、GMD均呈極顯著負相關。各粒徑團聚體含量與R0.25、MWD、GMD和分形維數D均呈極顯著相關，正負相關性以2 mm為界(>2 mm為正，<2 mm為負)。SOC含量與R0.25、MWD、GMD均呈極顯著正相關，與分形維數D呈極顯著負相關，與粗大團聚體含量呈極顯著正相關，與其余粒徑團聚體含量均呈極顯著負相關。

表2 研究區(qū)土壤團聚體含量與團聚體穩(wěn)定性指標、全土有機碳相關性分析Tab.2 Correlation between of soil aggregates contents, aggregate stability indexes and total soil organic carbon in the study area

3 討論

3.1 不同退耕模式對土壤團聚體分布和穩(wěn)定性的影響

研究發(fā)現，退耕為喬木林地和花椒林地顯著增加了粗大團聚體含量、R0.25、MWD和GWD值，顯著減小了細大團聚體、微團聚體和粉-黏結合團聚體含量以及分形維數D值，說明退耕使細大團聚體、微團聚體和粉-黏結合團聚體向粗大團聚體轉化，促進了土壤團聚化，增強了團聚體穩(wěn)定性。許多研究也表明，退耕顯著增加了大團聚體含量，顯著降低了小團聚體含量，促進了團聚體形成和穩(wěn)定[19-23]。退耕后，細大團聚體含量減小的比例明顯大于微團聚體和粉-黏結合團聚體含量減小的比例，表明退耕主要促進細大團聚體形成粗大團聚體，而耕作加快了土壤團聚體周轉，粗大團聚體不斷破壞成更小的團聚體。可能原因是：1)植被恢復增加了植物殘體的輸入、根系分泌物，促進了土壤顆粒團聚化[24]。本研究中喬木林地枯枝落葉層約4～5 cm，腐殖質層約2～3 cm，花椒林地枯枝落葉層較薄 (約1 cm)，耕地幾乎沒有任何植物殘體輸入。同時，植被恢復減少了人為破壞，促進了團聚體形成[25]。2)長期的耕作破壞了土壤大團聚體，降低了團聚體的穩(wěn)定性。3)土壤有機碳對小團聚體的膠結作用是大團聚體形成的重要機制[19-21]。本研究中土壤有機碳含量與粗大團聚體含量、MWD、GWD顯著正相關，與分形維數D顯著負相關，表明土壤有機碳含量的增加能夠促進土壤團聚體的形成和穩(wěn)定。喬木林地和花椒林地由于增加了植被地表和地下生物量，使得輸入土壤的生物量也越大[26]，有利于土壤有機碳的積累。而耕地由于每年的收割，大大減少了農作物殘余物輸入土壤的數量，土壤有機質補充較少，加上長期翻耕，加快了土壤有機碳分解。喬木林土壤粗大團聚體含量、R0.25、MWD和GWD值較花椒林地大，表明自然退耕還林較人工種植花椒林更有利于促進粗大團聚體的形成和穩(wěn)定，這可能與不同退耕模式的管理方式、植被覆蓋、樹種類型和退耕年限等有關。花椒林地采取適當的人為施肥、耕作，并定期裁枝收取花椒，且花椒林齡較短(5～10 a)，根系分布較淺；喬木林地以自然恢復為主，大多樹種退耕10 a以上，根系發(fā)達，地表和地下生物量豐富，因此喬木林地粗大團聚體含量較高，團聚體穩(wěn)定性較好。但種植花椒既可以提高土壤團聚體穩(wěn)定性，又具有一定經濟效益，是一種兼顧生態(tài)效益和經濟效益的退耕措施。因此，對于適合自然退耕還林的區(qū)域，可以選擇生態(tài)效益為主的自然恢復模式；而對于海拔較低區(qū)域，可以選擇種植花椒模式，但要注意科學管理。

土層深度對不同土地利用方式土壤團聚體分布的影響有所差異。喬木林地和花椒林地土壤粗大團聚體含量、R0.25、MWD和GWD值表現出隨土層深度的增加而減小的趨勢，這可能與凋落物和根系主要在表層積累有關?；ń妨值夭煌翆娱g團聚體含量和團聚體穩(wěn)定性指標差異不顯著，一方面與花椒林林齡較短(5～10 a)，根系分布較淺，對深層土壤的影響有限有關；另一方面可能是因為人工花椒林地施肥等活動，需要定期翻耕，并且長期單一種植，使土壤恢復較慢。耕地不同土層間土壤團聚體含量和穩(wěn)定性指標無顯著差異，主要是因為長期的翻耕使得表層和底層土混合。此外，與耕地相比，喬木林地和花椒林地團聚體含量和穩(wěn)定性指標變化幅度隨土層深度的增加而減小，說明表層土壤團聚體含量和穩(wěn)定性的變化對土地利用變化的響應更為敏感。

3.2 土壤團聚體轉化的關鍵臨界點

土壤MWD、GWD和粗大團聚體含量在不同利用方式和土層間變化趨勢相似，D值則與粗大團聚體含量的變化趨勢相反。相關分析表明，粗大團聚體含量與團聚體穩(wěn)定性指標顯著相關，表明土壤團聚體穩(wěn)定性主要由粗大團聚體含量決定。土壤各粒徑團聚體含量與團聚體穩(wěn)定性指標顯著相關，且正負相關性以2mm粒徑為界，證明退耕促進了細大團聚體、微團聚體和粉-黏結合團聚體形成粗大團聚體，增強了土壤團聚體穩(wěn)定性。這與姜敏等[17]研究發(fā)現的MWD、GMD值與各粒徑團聚體含量的正負相關性以1 mm為界不同，可能與石灰土粗大團聚體含量較高，團聚體穩(wěn)定性較強有關。此外，MWD、GMD和D值與>0.25 mm粒徑團聚體含量的相關系數較與<0.25 mm 粒徑團聚體含量相關系數高，且>0.25 mm 粒徑團聚體含量顯著高于<0.25 mm 粒徑團聚體含量，說明微團聚體向大團聚體轉化過程中，0.25 mm是一個關鍵的臨界值。姜敏等[17]和劉毅等[27]的研究也表明，土壤團聚體從微團粒(<0.25 mm)到團粒(>0.25 mm)的轉化中，0.25 mm粒徑分界對土壤團聚體分形維數和土壤結構起重要作用。

4 結論

1)貴州關嶺花江石漠化綜合治理示范區(qū)不同退耕模式顯著影響土壤團聚體分布和穩(wěn)定性。退耕顯著增加了粗大團聚體含量和R0.25、MWD、MGD值，顯著降低了<2 mm粒徑團聚體含量和分形維數D，表明退耕為喬木林和花椒林均促進了土壤團聚體的形成和穩(wěn)定，改善了土壤結構。

2)退耕為喬木林模式較人工花椒林模式對土壤結構穩(wěn)定性的改善效果更好。然而，花椒林模式兼顧生態(tài)效益和經濟效益，可能仍然是該區(qū)域石漠化治理的有效措施。

3)退耕后，土壤團聚體穩(wěn)定性的增強主要由粗大團聚體含量增加決定，土壤團聚化過程中2 mm和0.25 mm粒徑是關鍵的臨界點；土壤團聚體含量和穩(wěn)定性指標變化幅度隨土層深度的增加而減小，說明表層土壤團聚體含量和穩(wěn)定性的變化對土地利用變化的響應更為敏感。